KÖRNYEZETTUDOMÁNYI DOKTORI ISKOLA DOKTORI ÉRTEKEZÉS NÖVÉNYEKRE ADAPTÁLHATÓ GYORS BIOTESZT KIDOLGOZÁSA TALAJOK NEHÉZFÉM-TARTALMÁNAK JELLEMZÉSÉRE

Átírás

1 SZENT ISTVÁN EGYETEM KÖRNYEZETTUDOMÁNYI DOKTORI ISKOLA DOKTORI ÉRTEKEZÉS NÖVÉNYEKRE ADAPTÁLHATÓ GYORS BIOTESZT KIDOLGOZÁSA TALAJOK NEHÉZFÉM-TARTALMÁNAK JELLEMZÉSÉRE BARNA SZILVIA G Ö D Ö L L Ő 2008

2 A doktori iskola megnevezése: KÖRNYEZETTUDOMÁNYI DOKTORI ISKOLA tudományága: Környezettudományok vezetője: Dr. Barczi Attila mb. doktori iskolavezető Szent István Egyetem, Gödöllő Témavezető: Dr. Füleky György intézményvezető, egyetemi tanár, C.Sc. Szent István Egyetem, Gödöllő... Az iskolavezető jóváhagyása... A témavezető jóváhagyása 2

3 3

4 4

5 1. BEVEZETÉS A modern emberi társadalom fejlődésével a környezetszennyezés, és ezen belül a kémiai környezetszennyezés -közvetlenül a levegő-, az élővíz- és a talajszennyezés- valamint e közegeken keresztül közvetve az élő szervezeteké- az emberi tevékenység következtében napjainkra egyre aggasztóbb méreteket ölt világ szerte, amelyet nem szabad tényként elfogadnunk. Beavatkozásunk a környezetbe gyakran irreverzíbilis változásokat eredményez; amely nemcsak regionális, hanem globális problémák forrása és a földi élet alapjait is veszélyeztetheti. A XX. század végére a környezetbe kibocsátott szennyező anyagok mennyisége, másrészt a természeti erőforrásokat felhasználása ugrásszerűen megnőtt, így szinte minden környezeti elem állapota romlott és ez már használatuk egyértelmű korlátozásával is együtt jár. A kémiai környezetszennyezés kérdéskörében egyre nagyobb figyelem fordul a nehézfémekkel összefüggő veszélyek felé, hiszen a mikroelemek és a toxikus nehézfémek felhalmozódása meghatározó humánegészségügyi, ökológiai, biológiai jelentőséggel bír. A mikroelemek és a nehézfémek környezeti kibocsátása az ipari korszak fejlődésével többszörösére emelkedett; amelyben a közlekedés és az ipari tevékenység mellett a mezőgazdaság modernizációjával szintén potenciális nehézfém-szennyező forrássá vált (CSATHÓ, 1994; KÁDÁR, 1995). Magyarország területe 9,3 millió hektár, amelynek kb. 6 millió hektár földterülete (64,5%) van szántó- és gyepterületként hasznosítva. A fennmaradó 3,3 millió hektár területet foglalják el az erdők, a művelés alól kivont területek, a települések, az ipari és a vonalas létesítmények (KSH adatok, 2003.). A fent említett adatok is jól tükrözik, hogy hazánk legfontosabb, feltételesen megújuló ill. megújítható természeti erőforrása a talaj. Magyarországon ezért a fenntartható fejlődés egyik alapeleme talajkészleteink ésszerű hasznosítása, védelme, állagának megóvása, sokoldalú funkcióképességének fenntartása. Ez környezetvédelmünk és mezőgazdaságunk egyik legfontosabb közös feladata, amelyből ki kell vennie részét az államnak, a földhasználóknak és földtulajdonosoknak egyaránt, továbbá az egész társadalom részéről megkülönböztetett figyelmet igényel kezelése és ennek kifejezésre kell jutnia átgondolt, összehangolt intézkedések meghozatalában, betartásában és betartatásában, amint erre több hazai szerző felhívta a figyelmet. (STEFANOVITS et al., 1999; VÁRALLYAY 1997, 2002, 2003, 2004; VÁRALLYAY & NÉMETH, 1996) Az utóbbi évtizedek kutatási eredményei, valamint a környezet állapotára vonatkozó felmérések (monitoring) igazolták, hogy az ipari körzetekben, városokban, közlekedési főútvonalak mentén, és sok esetben a szennyvizek, szennyvíziszapok mezőgazdasági területeken történő elhelyezésével kritikus mértékben megemelkedett talajaink nehézfém-tartalma. Magyarország legszennyezettebb területei alapvetően az erőteljesen iparosodott régiók. Ezen ipari körzetekben a környezetterhelés többszöröse az országos háttérterhelésnek. A felmérések azt mutatják, hogy az ország területének csupán 1/10-ed része szennyezett, ugyanakkor az ipari körzetek és a nagyvárosok magas népsűrűsége következtében a lakosság mintegy 40%-a ki van téve a fokozott környezetterhelésnek. Magyarország talajainak nehézfém szennyezettségéről áttekintő képet szolgáltatnak CSATHÓ (1994), FILEP (1988, 1998), GYŐRI (1993), KOVÁCS és CSATHÓ (2005), NÉMETH és KÁDÁR (1991), KÁDÁR (1991), KÁDÁR (1995), valamint SZABÓ (1996) adatai. A nehézfémmel szennyezett területek alapvető környezeti- és humán-egészségügyi problémát jelentenek. A talajok hosszú évekig képesek a nehézfémeket toxikus mennyiségben akkumulálni anélkül, hogy azok akut mérgező hatása megnyilvánulna, amelyek ha közvetve vagy közvetlenül bekerülnek a táplálékláncba -így az emberi szervezetbe is- ott felhalmozódhatnak és az élő szervezetek heveny vagy idült károsodását, végső esetben pusztulását idézhetik elő. Közvetlenül 5

6 bekerülhetnek a nehézfémek a talajból a táplálékláncba pl. a talajok lenyelésével, vagy amikor egy bizonyos terhelési szint felett már a talajok szűrőkapacitása kimerül, áteresztővé válnak és szennyező forrásként szerepelnek. Ez az ún. időzített kémiai bomba (Chemical Time Bomb), ebből a szempontból a talajok adszorpciós kapacitásán kívül ismernünk kell nehézfémekkel kapcsolatos deszorpciójuk folyamatát is (HORVÁTH és SZABÓ, 2004; VEDY & ROBERT, 1998). Közvetett módon bekerülhetnek a nehézfémek a talajból a táplálékláncba pl. a nehézfémmel szennyezett területeken termesztett növények elfogyasztásával, mivel a növények minden károsodás nélkül olyan mennyiségben képesek felvenni és akkumulálni sok nehézfémet, amely már ezen növényeket fogyasztó állatokban és/vagy az emberben kimutatható károsodást okozhatnak. A fentiek alapján jogosan merülhet fel a kérdés, hogy hol van egy adott természetes vagy mesterséges anyag ökoszisztémába kerülése során az a terhelési szint, amely túllépésével toxikus hatással számolhatunk mind a vele kontaktusba kerülő élőlényeknél, mind a környezet állapotában. A talajtoxicitás kérdése azonban rendkívül összetett. Függ többek között a szennyezőanyag típusától, koncentrációjától, oxidációs fokától, a vegyület összetételétől, amelyben a kémiai elem megtalálható, a rendszerben lévő más elemek jelenlététől vagy hiányától és azokkal való kölcsönhatásától, az expozíciós idő hosszától és az élő szervezettel történő érintkezés módjától és a bejutás körülményeitől, továbbá alapvető befolyásoló tényezőként a talajtípustól és a talajok tulajdonságaitól függően változik. (KÁDÁR és SZABÓ, 2002) A talajtoxicitás ilyen mérvű függősége a szennyezőanyagtól és a környezeti feltételektől rávilágít a határérték-koncentrációk megállapításának nehézségeire, valamint arra a tényre is, hogy ezeket a határértékeket nem lehet sem globális szinten, de még Európára általánosítva sem megadnunk. Hazánkban a bevezetett mikroelem- és toxikus nehézfém határértékek csak jórészt tájékoztató jellegűnek tekinthetők, mivel a talajból savas feltárással kioldható összes mikroelem- és toxikus nehézfém-tartalomra vonatkoznak ill. külföldről átvett, főleg tenyészedényes kísérletekben megállapított határértékeken alapulnak, így nem reprezentálják az adott mikroelemekkel és/vagy toxikus nehézfémekkel szennyezett talaj valódi hatását ezen talajjal kontaktusba kerülő talajnövény-állat táplálékláncra, a talaj multifunkcionalitására ill. a földrajzi elhelyezkedés specifikációira. Magyarországon tehát a helyi talajtani, hidrológiai, éghajlati viszonyokra érvényes terhelési határértékek megállapítására van szükség. Az alapvető közegek közül a talaj nehézfém-szennyezettségének jellemzésére általánosan használatos, közvetlen analitikai elemzések is gyakran igen költségesek és eredményeikkel önmagukban még nem tükrözi kellően az adott talajnak az élővilág rendszertanilag fejlettebb szervezeteire gyakorolt hatást. A téma jelentőségére való tekintettel, a jelenlegi, humán kockázat alapú talaj-határértékekrendszer, valamint a hazánkban érvényben lévő, összehangolt határértékrendszer EU-n belüli érdekképviseletének hiányosságai Irodalmi Áttekintésemben részletesen bemutatásra kerülnek. A felsorolt problémák megoldására ezért a környezettoxikológia vizsgálati módszereit kell segítségül hívnunk, amelyek a környezetbe kerülő vegyi anyagoknak az ökoszisztéma tagjaira gyakorolt hatását vizsgálják (GRUIZ et al., 2001). Az ökotoxikológiai-, toxikológiai- és bioteszt vizsgálati módszererek sokszor egyszerűbb és célravezetőbb megoldások lehetnének a nehézfémekkel terhelt talajok fenti szempontokat kielégítő vizsgálatára is, hiszen alkalmasak pl. a hulladékokból kioldódó nehézfém komponenseknek az ökoszisztéma élőlényeire kifejtett hatásának vizsgálatára, vagy lehetővé teszik olyan elemek mozgásának és felhalmozódásának nyomon követését, amelyeket a mai analitikai módszerekkel alig vagy egyáltalán nem tudunk meghatározni. Talajok esetében ez a talaj-növény-ember, talaj-növény-állat-ember, talaj-víz-ember és talaj-levegőember láncok nyomon követésével történhet. 6

7 Végig tekintve a talajok mikroelem- és toxikus nehézfémtartalom elemzésére elterjedt, ilyen irányú módszereken és hatásukat tanulmányozó kutatásokon megállapíthatjuk, hogy a vizsgálatok igen rövid múltra tekintenek vissza. Az eddigi adatok általánosak, meglehetősen bizonytalanok és hiányosak. Hazánkban például az eddig elfogadott és alkalmazott ökotoxikológiai vizsgálati módszerek között csak jórészt alsóbbrendű élőlényekre (bakteriológiai toxikológiai-, alga-, Daphnia-, hal-, fonálféreg-, csíranövény teszt) kidolgozott teszt módszereket találunk, amelyeket a Pseudomonas fluorescens teszt (MSZ :1993.) kivételével csupán a veszélyes hulladékok vizsgálatára, minősítésére szabványosított tesztmódszerek és alkalmazásuk a környezetvédelmi talajvizsgálatokban csak néhány év óta vált egyre inkább használatossá. A magasabbrendű növényekre alapozott gyors bioteszt módszerek eddig elsősorban a növények tápanyag-felvételének elemzésére koncentrálódtak (NOOMAN és FÜLEKY, 1989). A toxikus nehézfémek hatását vizsgáló, magasabbrendű növényekre adaptált vizsgálati módszerek kifejlesztése kezdeti kutatási stádiumban vannak és elsősorban szabadföldi kisparcellás tartamkísérletekre koncentrálódik. A növények ilyen irányú, nehézfém-terhelésre adott válaszreakciót ráadásul túlnyomórészt a növények földfeletti hajtásaiban vizsgálták, figyelmen kívül hagyva a különbözõ növényfajok eltérő mennyiségű nehézfém-felhalmozását a gyökérrendszereikben is. Hazánkban a fent részletezett hiányosságok pótlására munkahelyem, az Országos Környezetegészségügyi Intézet és a Szent István Egyetem gödöllői Mezőgazdaságtudományi Kara 1996-ban Biológiai gyorsteszt alkalmazhatóságának vizsgálata nehézfémmel szennyezett talajok és hulladékok jellemzésére címmel közös kutatási témát indított, amelybe az Intézet megbízásából témavezetőként kapcsolódtam be. Disszertációm témájául választottam az OKI-SzIE fent említett kutatási témájának tapasztalataiból kiindulva, nehézfémmel szennyezett talajok jellemzésére alkalmas növényi bioteszt módszer alapjainak kidolgozását, amely során laboratóriumi körülmények között kadmiummal, ólommal, valamint rézzel szennyezett talajokon állítottunk be több tesztnövény felhasználásával egy kísérletsorozatot a felszín alatti vizek és a földtani közeg minőségi védelméhez szükséges határértékekről szóló 10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes miniszteri rendeletben talajokra előírt B szennyezettségi határértékek figyelembevételével. Kutatómunkánk során az alábbi elméleti és gyakorlati szempontból egyaránt fontos kérdések megválaszolását tűztük ki célul a nehézfémmel szennyezett talajok jellemzésére alkalmas növényi bioteszt metodikai alapjainak kidolgozásához: 1. Mely tesztnövényfaj(ok), és azok mely növényélettani paraméterei a legalkalmasabbak kadmiummal, ólommal, ill. rézzel szennyezett talajok akut toxikus hatásainak jellemzésére gyors növényi biotesztmódszerünk segítségével? 2. A nehézfémmel terhelt talajok környezettoxikológiai tesztelése során milyen időtartamú legyen a tesztnövény(ek) nehézfém terhelési periódusának időtartama, amely végére a vizsgálati eredmények kellőképpen differenciálódtak? 3. Milyen értékelési szempontok a legmegfelelőbbek a növekvő nehézfém-terhelés által kiváltott növényélettani válaszreakcióik eredményeinek feldolgozása során? 4. A jelenleg már használatos környezettoxikológiai tesztek közül kiválasztott Azotobacter agile-, a Pseudomonas fluorescens-, valamint Kísérletes mikorrhiza-teszt tesztszervezeteinek nehézfémterheléssel szembeni érzékenysége mennyiben különbözik az általunk alkalmazott növényi bioteszt tesztnövényeinek érzékenységétől? 7

8 8

9 2. IRODALMI ÁTTEKINTÉS 2.1. Nehézfémek környezettoxikológiai jellemzése A nehézfémek a földkéreg természetes alkotóelemei. Mennyiségük a Föld teljes tömegéhez viszonyítva elenyészően kicsi (RANKAMA és SAHAMA, 1968; NYILASI, 1980). Megtalálhatók a talajban, vizekben és a légkörben egyaránt. A nehézfémek a talajból növényi felvétellel, továbbá más élőlények szervezetébe táplálékfogyasztás, vízfogyasztás, valamint légzés útján kerülnek be. Az élet kifejlődése idején a talajoldatban lévő nehézfémionok alacsony koncentrációban voltak jelen, ezért a természetes szintet kismértékben meghaladó koncentráció felett toxikussá válhatnak, így lokális feldúsulásuk a környezetben az egyik legjelentősebb kockázati tényező (PAPP és KÜMMEL, 1992). A nehézfémek kémiai értelemben azok a fémek, amelyek sűrűsége meghaladja az 5 g/cm3-t, rendszámuk pedig 20-nál nagyobb (NEUMÜLLER, 1983; LÁNG, 1993), azonban napjainkban a nehézfémek fogalma összekapcsolódott a toxikus fémek heterogén anyagcsoportjába tartozó elemek gyűjtőnevével, annak ellenére, hogy nem minden kémiai értelembe vett nehézfém toxikus. A leggyakrabban előforduló, és veszélyességük miatt vizsgált toxikus fémek a következők: As, Cd, Cu, Co, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn. (SIMON, 1998). A környezetszennyező toxikus vegyi anyagok -mint a nehézfémek is- bekerülve az ökoszisztémába, ott nehezen becsülhető változásokat idézhetnek elő. Toxicitásuk tágabb értelemben a biológiai szervezetekre és/vagy természetes alapközegekre -köztük a talajra- kifejtett, különböző mértékű károsító hatásukban nyilvánul meg. A toxicitás alapvető kritériuma, hogy a vegyület könnyen oldható és felvehető formában legyen jelen. A toxicitási küszöbérték meghatározása nehéz, hiszen függ az élőlény fejlettségi- és egészségügyi állapotától, fajától, fajtájátó, valamint a toxikus elem koncentrációjától, kémiai formájától és más elemek jelenlététől is (GRUIZ és HORVÁTH, 1997). FILEP (1998) szerint az említett károsító hatás mértéke leginkább az alábbi tényezőktől függ: - a toxikus anyag kémiai tulajdonságai, oldhatósága, mozgékonysága, felvehetősége, - a káros hatást növelő vagy csökkentő más anyagok jelenléte, mennyisége, ill. hiánya, - a hatás tartama és az élő szervezetbe jutott toxikus anyag koncentrációja, - az élő szervezet állapota (kora, fejlettsége, tápláltsága), alkalmazkodóképessége. MACNICOL és BECKETT (1985) alapján a nehézfém toxicitás többféle folyamat eredményeként jöhet létre: - A legtöbb fém toxikus mennyiségben enzimgátló tulajdonságú. A Cu és Hg könnyen az enzimek aktív helyeire juthat, majd szerves molekulákkal kelátοt képezve átjutnak a sejtmembránokon. - A Hg, Pb, Cu, Be, Cd és Ag a foszfatáz, a kataláz, a xantin-oxidáz és ribonukleáz enzimek működését gátolja. - Az Al, Ba és Fe-hoz hasonló nehézfémek a PO43- vagy SO42- anionokkal csapadékot képeznek, ill. kelátοt alkotnak bizonyos metabolitokkal, így akadályozva további metabolizmusukat. - A nehézfémek katalizálhatják az esszenciális metabolitok lebomlását. Pl. lantán jelenlétében meggyorsul az ATP lebomlása. - Egyes nehézfémek, pl. Au, Cd, Cu és Fe(ΙΙ) reakcióba léphetnek a sejtmembránokkal, megváltoztathatják áteresztő képességüket, vagy akár át is szakíthatják azokat. - Néhány toxikus fém más esszenciális fémekkel versenyezve helyettesítheti azokat, funkciójukat teljesen átveheti. Pl. a lítium a nátriumot, a bárium a kalciumot helyettesítheti, emiatt bekövetkezhet feldúsulásuk, ami az élőlények megbetegedését is okozhatja. Többnyire a toxikus nehézfémek agresszívebbek, így az esszenciális fémeket kiszorítják a kötésekből. - Bizonyos fémionok, mint antimetabolitok léphetnek fel (pl. szelenát, arzenát) és elfoglalhatják a 9

10 szulfátok, foszfátok és nitrátok által betöltött helyeket. Közismert tény továbbá, hogy több nehézfém -mint a réz, a vas, a kobalt vagy a molibdénesszenciális elem, vagyis az élőszervezetek zavartalan működéséhez kis mennyiségben nélkülözhetetlen. Egyes nehézfémek enzimalkotók, illetve enzimreakciók katalizátorai. Mennyiségük, eloszlásuk normális esetben a szövetekben és a sejtekben állandó. (NYILASI, 1980). Az esszenciális nehézfémeket KÁDÁR (1991) az alábbiak szerint csoportosítja: - A magasabbrendű növények számára esszenciális: Fe, Mn, Zn, Cu, B, Mo. - A nitrogénkötő baktériumok és algák számra esszenciális: Co, részben Se, V is. - Az állatok számára esszenciális: As, Co, Cr, Cu, F, Fe, Mn, Mo, Ni, Se, Sn, V, Zn. PAIS (1997) alapján, hogy egy adott nehézfém milyen mértékben esszenciális vagy toxikus az ökoszisztéma élőlényeire nagymértékben függhet többek között oxidációs fokától (Pl. a Cr(III) kimutathatóan esszenciális, míg a Cr(VI) kifejezetten toxikus forma), valamint hogy szerves vagy szervetlen kötésformában van-e jelen. Pl. A higany metil- vagy etil-kapcsolódásban jelentősen, viszont Hg2Cl2 formában kevésbé mérgező. A dózis és a toxicitás közötti összefüggést jól reprezentálja, hogy túlzott felvétel esetén még az esszenciális nehézfémek is károssá vagy mérgezővé válnak az élőlények számára. Ugyanakkor, nagyon kis mennyiségben, a közismerten toxikus fémek (Pb, Cd, Hg) sem gátolják a növények fejlődését, vagy az emberi szervezetben sem okoznak kimutatható károsodást. (FÖRSTNER, 1993) A rövid idő alatt nagy mennyiségben felvett toxikus vegyületek akut megbetegedést idéznek elő, vagy az egyed pusztulását okozhatják. A rendszeres és tartós hatás azonban a toxikus anyag kis koncentrációja esetén is káros lehet (FÖRSTNER, 1993). FERGUSSON (1991) rámutatott arra, hogy az akut toxikusság mellett kiemelten fontos a környezetszennyező toxikus anyagoknak a természetes lebontással szembeni ellenállóképessége, úgynevezett perzisztenciája is. Minél perzisztensebb egy vegyület, annál nagyobb a veszélye annak, hogy felhalmozódik a környezetben és bekerül az élő szervezetekbe. Különösen igaz ez a nehézfémekre, mint ásványi szennyeződésekre, amelyek egyáltalán nem degradálódnak. Az élőlények sem kémiai, sem biológiai úton nem képesek a nehézfémeket semlegesíteni, elbontani és csak kiválasztással, kiürüléssel távozhatnak a szervezetükből A talajok nehézfém tartalma A talajok nehézfém tartalma két forrásból ered. Egyrészt természetes nehézfém tartalmukból, másrészt az emberi tevékenység eredményeként bekövetkező talajszennyezésből A nehézfémek természetes előfordulása a talajban A nehézfémek átlagos koncentrációja a talajban lényegesen kisebb, mint a földköpenyt alkotó nemfémes elemeké, átmeneti fémeké, vagy akár az alkáli fémeké, eloszlásuk pedig egyenetlen. (NYILASI, 1980) A természetes állapotú, nem szennyezett talajokban a toxikus fémek döntő hányada általában a talajképző kőzetekből származik, azaz geokémiai szennyezőanyagok (CSATHÓ, 1994). A természetes anyagforgalom hatására alakul ki a földkéregre jellemző alap, másképpen a háttérszennyezésként is megfigyelhető nehézfémterhelés. Ez helyileg eltérő lehet, de a Föld fejlődéstörténete során a természetes eredetű anyag felhalmozás eredménye (KÁDÁR, 1995). 10

11 Irodalmi áttekintésem következő fejezeteiben utalok munkahelyem, az Országos Környezetegészségügyi Intézet -továbbiakban OKI- hazai tevékenységére is a talajok nehézfémszennyezettségének feltérképezésében; a talajok nehézfém-tartalmának jellemzésére alkalmas, szabványosított módszerek kidolgozásában; valamint a talajhigiénés határértékek és ehhez kapcsolódó rendeletek megalkotásában betöltött szerepére A talajok szennyeződése nehézfémekkel A nehézfémek előző fejezetben részletezett, környezettoxikológiai veszélyei kiemelik a talaj, mint multifunkcionális közeg szerepét, hiszen a terjedési modellek, a kockázatbecslés és a tapasztalat is azt mutatja, hogy mind a szervetlen, mind a szerves szennyezők végállomása a talaj. A nehézfémek okozta szennyeződést ugyanakkor a talaj öntisztulóképessége nem tudja ártalmatlanítani A talajszennyezés Α talaj szennyezése folyamat, amelynek során a talajra olyan anyagok kerülnek, amelyek ott korábban ilyen mennyiségben nem, vagy egyáltalán nem fordultak elő, és jelenlétük valamilyen szempontból káros. Ebből következik, hogy a szennyezettség fogalma, megítélése eltérhet környezetvédelmi, mezőgazdasági stb. szempontból. Tisztának nevezhetjük azt a talajt, amely mennyiségben és minőségben csak olyan anyagokat és élő szervezeteket tartalmaz, amelyek a talaj biοlógiai egyensúlyát nem károsítják, a talaj használatát tartósan nem korlátozzák, sem közvetlenül, sem közvetve egészségkárosodást nem idéznek elő. Szennyezett, ennek megfelelően az a talaj, amely a fenti kritériumokat nem elégíti ki. Az emberi tevékenység közvetlen (mezőgazdasági termelés, ipari tevékenység, urbanizáció, közlekedés) és közvetett (pl. savasa esők) módon egyaránt rányomja bélyegét a talajok nehézfémekkel történő elszennyezésében. (HORVÁTH, 2004) Összességében a talajok mikroelem mérlege pozitív a növekvő ipari- és mezőgazdasági tevékenység eredményeképpen. Különösen gyors a nehézfémek akkumulációja a nagyvárosok talajaiban. Bizonyos nehézfémek a városi porban koncentrálódnak. Így pl. Tokióban a becslések szerint évente 0,05 ppm Cd, valamint 0,5 ppm Pb és Mn akkumulációt eredményez a szennyezett válosi por. (KÁDÁR, 1991) A hazai talajok nehézfém szennyezettségéről az 1990-es évek elejétől több szerző közölt adatokat (pl. BOLDIS (Cit.: CSATHÓ 1994); FILEP,1998; KÁDÁR,1993; GYŐRI,1997; KÁDÁR és NÉMETH,1998), azonban a legfrissebb adatokkal FÜGEDI et al. (2006) szolgáltak e tekintetben hazánkat geokémiai nagytájak (ÓDOR et al., 1998) szerint taglalva, amelyet az 1. sz. táblázat tartalmaz. FÜGEDI et al. (2006) értékelése alapján az ország legnagyobb részén (1. nagytáj) nincs specifikus elemcsoport; gyakorlatilag valamennyi, vizsgált komponens együtt, a lokális üledékföldtanitalajtani és mezőgazdasági tényezők függvényében halmozódik fel, illetve mosódik ki. Mivel síkvidéki területeink zömét művelik, a nehézfémek (főleg a réz, a kadmium és az ólom) mozgékony mennyiségének nagyobb része nem a lepusztulási területről származik, hanem a különféle kemikáliákkal kerül a talajba, majd zömmel a terménnyel távozik. A nyugati határszél törmelékes üledékeiben (a 2. nagytájon) jóval több a Cr, a Co és a Ni (ÓDOR és HORVÁTH, 2003), ami elsősorban a kelet-alpi bázisos és ultrabázikus magmatitok lepusztulására vezethető vissza. Hazánk középső részén, a Keszthely Győr Cserhátsurány vonaltól Hercegszántó Szegedig húzódó 3. nagytáj legfőbb jellegzetessége a talajok erőteljes meszesedése, aminek eredményeként itt a felszínkőzeti üledékekben a Ca, Mg és Sr karbonátjai (alárendelten szulfátjai és foszfátjai) halmozódnak fel. A 4. nagytáj geokémiai arculata az Ag Au Cd Hg Ρb (Cu Zn) elemcsoport 11

12 dúsulásával jellemezhető, több mint 60 cm vastag felszíni szennyezés határozza meg, mivel a Körösöket és a Szamost a kétezer éves erdélyi ércbányászat szennyezi, a Hernádot a kassai, a Sajót a kazincbarcikai, a Zagyvát pedig a salgótarjáni nehézipar (és a mátrai ércbányászat). Fentiekből adódik, hogy Magyarországon a geokémiai háttér nem egységes: a 3. nagytájon szinte minden toxikus elemből kevesebb, a 4. nagytájon pedig jóval több van az 1. és a 2. nagytájon szokásosnál (1.sz. táblázat). 1.sz. táblázat. Környezeti szempontból fontos elemek menynyisége (mg/kg) a talajban Magyarország geokémiai nagytájain FÜGEDI et al. (2006) alapján Elem As 1. nagytáj 2. nagytáj 3. nagytáj A < 2,5-19 < 2,5-57 5,8-13 B 7,3 6,3 8 Ba A B Cd A < 0,5-1,5 < 0,5-3,4 < 0,5 B < 0,5 < 0,5 < 0,5 Co A 4,9-13 1, B 9 5,7 12,8 Cr A B 21 14,5 36 Cu A 8,5-42 5, B Hg A 0,04-0,2 0,03-0,37 0,06-0,12 B 0,08 0,08 0,09 Ni A B Pb A , B Zn A B A = jellemző értéktartomány, B =várható érték 4. nagytáj 5, < 0,5-10,4 1,0 9, , ,08-0,75 0, A talajszennyező források A talajszennyezés forrásait több szempont szerint csoportosíthatjuk: FILEP (1998) szerint a különösen veszélyes talajszennyezők a következők: 1. Mikroszennyezők: természetes vagy antropogén eredetű molekulák, melyek már nagyon alacsony koncentrációban is mérgezőek Szervetlen mikroszennyezők: toxikus és potenciálisan toxikus nehézfémek (Pb, Cd, Ni, Hg, Cu, Zn, stb.) Szerves mikroszennyezők: (pl. peszticidek) 2. Makroszennyezők: Szervetlen anyagok (nitrogén műtrágyák) Szerves anyagok (ásványolaj és ásványolaj termékek) SZABÓ(2004) a külföldön és hazánkban is leggyakrabban előforduló szennyező anyagcsoportokat az alábbiak alapján ismerteti: -Szénhidrogének -Illó- és nem illó halogénezett szerves vegyületek -Nehézfémek, félfémek és vegyületeik (Ag, As, B, Be, Cd, Co, Cr, CrVl, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, Sb, Pb, Zn). Elemi formában ritkán, főleg vegyületeikkel okoznak talaj- vagy talajvízszennyezést. - Mérgező és komplex cianidok 12

13 VERMES (1994) szerint a talajszennyezés természetes úton, illetve emberi (antropogén) hatásokra következhet be, melyek kiterjedésüket tekintve pontszerűek és nem pontszerűek lehetnek (2.sz. táblázat). Az antropogén hatások rendszerint gyorsan és drasztikusan változtatják meg a talaj összetételét, tulajdonságait és módosítják funkcióit. 2.sz. táblázat A talajszennyeződés legfontosabb forrásai Magyarországon (VERMES, 1994) Pontszerű -ásványi lelőhelyek -geológiai formációk -szennyvizek -szennyvíziszapok -hígtrágya -hulladékok -folyékony -szilárd -nem toxikus -toxikus -termelési (ipari) emissziók Nem pontszerű Természetes eredetű -természetes (pl. vulkáni) eredetű nedves és száraz kiülepedés a légkörből -árvizek, elöntések, nagy esők -erős szelek -természetes radioaktív sugárzások Emberi (antropogén) eredetű -légszennyezésből eredő száraz és nedves kiülepedés -mezőgazdasági vegyszerek: - műtrágyák - peszticidek -közlekedés -atomrobbantások A mezőgazdasági termelés szerepe a talajok nehézfém szennyezésében A mezőgazdasági termelés során a különböző termésnövelő anyagok (műtrágyák, talajjavító anyagok, szerves trágyák, komposztok) és a peszticidek felhasználásával, valamint a szennyvizek és szennyvíziszapok termőföldre történő kihelyezésével, továbbá szennyezett öntözővízzel kerülhetnek nehézfémek a termőtalajokba. A mezőgazdasági felhasználású anyagok nehézfém-tartalmáról ADRIANO (1986) valamint KABATA-PENDIAS és KABATA (1995) nyomán a 3. sz. táblázat tájékoztat. 3. sz. táblázat. A talajok nehézfém-szennyeződésének mezőgazdasági forrásai (ADRIANO, 1986; KABATA-PENDIAS és ADRIANO, 1995) Elemek Szennyvíziszap Foszforműtrágya Ag As Cd Co Cr Cu Hg Mn Mo Ni Pb Sb Se V Zn < < , , ,01-1, , <100 0, NitrogénIstállóműtrágya trágya mg/kg sz.a. 2, ,05-8,5 0,1-0,8 5,4-12 0,3-24 3,2-19 1, ,3-2,9 0,01-0, , , ,1-27 2, Meszező Komposzt anyag 0,1-25 0,04-0,1 0, , , ,08-0, , , , , , Peszticid % ,3-25

14 A termésnövelő anyagok és a peszticidek okozta nehézfém szennyezés Toxikus elemeket tartalmazó műtrágyák és növényvédő szerek tartós használata következtében egyes növények és rajtuk keresztül a tápláléklánc is károsodhat. (CSATHÓ, 1994). A talajba, növénybe és a táplálékláncon át végül az emberbe kerülõ toxikus nehézfémek egyik alapvető forrását a műtrágyák képezik. A műtrágyázás megváltoztatja a talajok tápanyagállapotát, reakcióviszonyait, kémiai tulajdonságait. Felhalmozódhatnak bennük bizonyos nehézfémek, ill. megváltozik azok felvehetősége a növények számára. (KÁDÁR, 1991) Irodalmi adatok azt mutatják, hogy rendszeres Ρ-trágyázás során a talajokban a különböző Ρforrások nehézfém- és potenciálisan toxikus elem-tartalma nagymértékben felhalmozódhat, mely a körülményektől függően a növények számára felvehetővé válhatnak (ROTHBAUM et al., 1986; MORTVEDT, 1987; KÁDÁR, 1991, 1995; GYŐRI et al., 1994; GAVI et al., 1997; MCLAUGHLIN, 2002a,b). Humánegészségügyi szempontból a P-trágyákban található szennyező anyagok közül a kadmium potenciálisan a legveszélyesebb elem. (RAVEN & LOEPPERT, 1997; BOLAN et al., 2003b) A P-trágyázás által közvetve okozott környezeti károk becslése szempontjából fontos annak ismerete, hogy a talaj ph-jának változásakor a talajban jelenlevő, vagy szennyezőanyagként bevitt elemek mekkora hányada jelenik meg a talaj folyadék fázisában, hiszen a talajoldatban levő formák azok, melyek közvetlenül hozzáférhetők a növények számára. (TAYLOR & PERCIVAL, 2001). A nyersfoszfátokból agresszív, erős savas feltárással állítják elő a szuperfoszfát-műtrágyákat, így azok szabad savtartalmuk révén a talajok savanyodását, a korábban, a területre már más forrásokból bekerült a nehézfémek oldhatóbbá válását idézhetik elő. (STEFANOVITS & VÁRALLYAY, 1998) Ellentétben a szabad savat tartalmazó P-műtrágyákkal, a nyersfoszfátok jelentős mésztartalmuk miatt, valamint a P-ásvány oldódásakor lejátszódó protonfogyasztó folyamatok révén növelik a talaj ph-ját, mérséklik a talaj savanyodásával járó káros hatásokat. (BOLAN et al., 2003a; CSILLAG et al., 2005; OSZTOICS et al., 2003) KÁDÁR (1991) hazai és külföldi előállítású NPK műtrágyák Cd tartalmát 0,1-102 mg/kg közöttinek találta. A nitrogén műtrágyák nem, vagy csak nyomokban tartalmaztak Cd-ot. A mezőgazdasági területek elsavanyodását alapvetően két tényező okozza: a légköri savas hatások, az agronómiai műveletek közül elsősοrban a műtrágyázás. A műtrágyák talajsavanyító hatását számos szerző bizonyította (pl. VÁRALLYAY et al., 1990; KRISZTIÁN & KADLICSKÓ, 1992). A szerzők véleménye megegyezik abban, hogy a műtrágyák közül a nitrogén hatóanyagú, ammónia-ν-tartalmú műtrágyák savanyító hatása meghatározó. Az 1960-as évek előtt a vegyszeres növényvédelemben jellemző volt az As, Pb, Hg, Cu és Zn tartalmú peszticidek alkalmazása. Azóta lényegesen csökkent a felhasználásuk, részben korlátozták vagy teljesen betiltották használatukat. As, Pb és Hg tartalmú növényvédő szereket ma már tilos felhasználni, míg Zn és Cu tartalmú fungicidek, rágcsálóirtó szerek még ma is forgalomban vannak. (SZABÓ, 1996) 14

15 A szennyvizek és szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználása Α mezőgazdasági eredetű szennyező források között igen fontos a szennyvizekkel és szennyvíziszapokkal a talajba bevitt nehézfémek mennyisége. Az ipari eredetű szennyvíziszapok toxikus nehézfémtartalma az iszapban kelátok és komplexek formájában vannak jelen, melyek mikrobiológiai detoxikációja lassú, így ellenőrizetlen körülmények között az ilyen iszapokkal végzett trágyázás jelentősen növeli a növényi nehézfém-tartalmat, továbbá a növény is károsodhat, ami azzal magyarázható, hogy az iszapban jelenlévő komplexképzők segítéségével nő a fémek oldhatósága. (BENDER et al. 1970) A Magyarországon keletkező ipari eredetű szennyvíziszapok toxikus nehézfém-tartalma nem olyan mértékben szennyezett nehézfémekkel, mint Nyugat-Európa fejlett területeié, így ezek a paraméterek nagy általánosságban nem korlátozzák hazánban a szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználását. (VERMES, 1989) SΥKES és munkatársai (1981) hangsúlyozták, hogy a megengedhető fémkoncentrációk tekintetében igen nagy különbség van az egyes növényfajok, -fajták, az alkalmazott szennyvíziszap beltartalmi értéke, az alkalmazás módja (felszíni elhelyezés, a talajba injektálás), illetve a talajtípus szerint. A szennyvíziszap elhelyezés elsősorban gabonafélék, ipari növények termőhelyein, illetve gyepterületeken történik. Közvetlen emberi fogyasztásra kerülő zöldségnövények szennyvíziszappal nem trágyázhatók. A gabonafélék általában nem halmoznak fel jelentős mennyiségeket a toxikus elemekből magvaikban. (SZLÁVIK et al. 1984; VERMES 1989) A fűfélék toxikuselem-koncentrációja főleg a legelő állatokon keresztül jelent az emberre potenciális veszélyt. (BOSWELL, 1975) A kommunális szennyvíziszap biztonságos kihelyezés érdekében sürgető az olyan alternatív technológiák kifejlesztése, amelynek eredményeképpen a környezetvédelmi határértékeknek megfelelő felvehető nehézfémet tartalmazó iszapot használunk fel. (VERMES, 1989), valamint szükséges kihelyezésük ökoszisztémára kifejtett hatásának körültekintőbb vizsgálata. Pl. a rendszeres kihelyezés a talajmikrobák működőképességére negatív hatással van, amely a talajban feldúsuló nehézfémek miatt (BIRÓ et al., 2004; SASTRE et al., 1996) léphet fel. A kommunális szennyvíziszapok talaj-növény rendszerben történő újrahasznosításánál külön értékelési szempontot jelenthet a rendszeres kihelyezésnek -a feldúsuló nehézfémek miatt- a talajmikrobák működőképességére kifejtett negatív hatása (BIRÓ, 1999; SASTRE et al., 1996), ami miatt az EU 86/278/EEC direktívája is állandó újraértékelés alatt van Egyéb antropogén hatások szerepe a talajok nehézfémszennyezésében A mezőgazdasági termelés talajokra kifejtett nehézfém terhelésén túl, az ipari tevékenység, a bányák és meddőhányók, a nehézfém tartalmú hulladékok illegális lerakása, valamint a közlekedés nehézfém emissziója is jelentős nehézfém szennyező forrása a talajoknak. Iparosodott körzetekben az előbb felsorolt tevékenységek nehézfém kibocsátása összeadódik és a talajterhelés még fokozottabb. (KÁDÁR,1995) 15

16 Néhány példa az említett antropogén tevékenységek talajszennyező hatására: Az OKI részvétele a hazai talajok ipari tevékenység okozta nehézfém-szennyezettségének feltérképezésében: 1. A füstgázokkal a környezetbe kerülő, és a talajra kiülepedve szennyezést okozó fémek vizsgálatára Pb, As, Cu, Cd, Zn, Cr, Ni elemekre ben került sor a Metallochemia vállalat környezetében az OKI bevonásával. Az üzem közelében 1000 mg/kg feletti Pb-tartalmat is mértünk a talajban, amely 1000 m-re 100, 2000 m-re 50, 4000 m-re 25 mg-ra csökkent. Az As-tartalom a Pb-mal együtt változott, a gyár közelében az 1000 mg/kg sz.a.-t is meghaladta. A kohó környékén 2000 mg/kg sz.a. feletti Zn tartalmat detektáltunk a talajban. A Cd-tartalom 500 m-es körzetben 3-6 mg/kg sz.a. között változott A mérési eredmények a talaj ólom-, cink-, kadmium- és arzén-szennyezettségét még az üzem 4-5 km-es távolságában is igazoltuk. Az OKI 1980-ban javasolta az említett körzetben az élelmezési és takarmánynövények toxikus fém-tartalmának rendszeres ellenőrzését, amelynek eredményeként az üzem működését 1990-ben felfüggesztették. Intézetünk javasolta továbbá az üzem területének lefedését, D-DK irányban, 600 m-es sávban a kiskertek és gyermekintézmények talajcseréjét, valamint az említett területen a talajcsere kivitelezéséig a növénytermesztés korlátozását. (HORVÁTH et al., 1992) ben a Metallochemia környezetében újabb széleskörű vizsgálatsorozatra került sor, amelynek eredményei szerint az eltelt 15 évben a talaj fémtartalma nem változott, humánegészségügyi szempontból a gyermekek veszélyeztetettsége a gyár 1 km-es körzetében még 2000-ben is fennállt. (DURA et al., 1995) (HORVÁTH, 2000) Az antropogén kibocsátások eredményeként az atmoszférába került, majd onnan főleg a nedves ülepedéssel a talajra jutó cink és kadmium mennyisége nagyságrenddel meghaladja a természeti környezetből származó emisszió értékeket. Az ólom esetében is mintegy meghatszorozódott az atmoszférába történő kibocsátás, ami csaknem teljes mértékben az ember okozta közlekedésből és kohászatból ered. (PAPP és KÜMMEL, 1992) Napjainkban már az arktikus és a magashegyi jégtakaróban is kimutathatók a légkörből leülepedő szennyeződések, mutatva, hogy az ipar és a közlekedés által emittált anyagok korántsem lokális problémát okoznak. (CANDELONE et al., 1996; VAN DE VELDE et al., 2000) A Környezetvédelmi- és Vízügyi Minisztérium 2000 évi jelentése szerint a bányászat és a bányatermékek dúsítása során keletkező zagy koncentráltan tartalmaz nehézfémeket, azért a meddőhányóban felhalmozott zagy a bányászati tevékenység befejezése után is komoly gondot jelenthet. Mindemellett a hazai bányaobjektumokon kívül a Magyarországra érkező folyók vízgyűjtőjén lévő külföldi bányalétesítmények is közvetlen potenciális veszélyforrások (pl. romániai területeken a Tisza cián- és nehézfémszennyezése). ( A közlekedés sávos/vonalas talajszennyezés. A benzinből ólom, a fékbetétek és a súrlódó felületek kopásából cink és réz, a gumiköpenyek porladásából, és egyes fémalkatrészek kopásából kadmium kerül a porba, amely a levegőből az út mellett ülepszik ki. (HARRISON & JOHNSTON, 1985; HORVÁTH, 2004) A benzinbe kopogásgátlóként kevert ólom-tetraetil a gépjárművek kipufogógázai útján jutott a környezetbe főleg ólom-dioxid formájában. Ezen kívül az ólom kevéssé illékony, túlnyomó résztszervetlen vegyületek (PbCl2, PbBr2, PbBCl, stb.) alakjában van jelen. A közlekedés során keletkező füst, korom, por részecskék, valamint a hozzájuk kötődő nehézfémek diszpergálódnak a környezetbe. Az Pb, Zn és a Cu kicsiny felületű részecskékhez tapadva távoli vidékekre is eljutnak, ahol kiülepednek a talajra és a növényzetre. A légkörbe került nehézfém-tartalmú por és korom 16

17 szemcsék napokig, sőt hetekig is a levegőben maradhatnak lebegő állapotban eljutnak az emisszió helyétől (NYILASI, 1980) től megszűnt az magyarországi forgalmazása, ennek következtében rohamosan csökkent ólomkibocsátása, azonban az ólom felhalmozódik a környezetben, ezért az szennyezése még hosszú ideig éreztetni fogja hatását. és több km-re is ólmozott benzin a gépjárművek elmúlt évtizedek KÁDÁR (1993b) Budapesten és környékén, valamint az M-7-es autópálya mentén végzett vizsgálatai alapján mutatja be az urbanizáció és a közlekedés talajszennyező hatását. A talajminták felvehető (Lakanen-Erviö módszerével meghatározott) elem-tartalmát szennyezetlen vidéki szántóterületről származó talajokéhoz hasonlította. A Zn dúsulása az autópálya menti talajokban volt jelentős. Az autópálya mellől vett talajminták Zn tartalma (102 mg/kg sz.a.) mintegy 30x-sa volt a vidéki szántóénak (3 mg/kg sz.a.), míg a Budapesti talajokban 20x magasabb Zn koncentrációt mért. A Cu az autópálya mentén 3-4 x-re, Budapest területén hétszeresére dúsult fel a feltalajban. A Cd átlagosan háromszorosára emelkedett az autópálya mentén, illetve ötszörösére a Budapesti talajokban. A talajok Ni tartalma nem jelzett jelentős különbséget a vidéki és a Budapesti talajban. A kibocsátott nehézfémek jelentősebb része, mintegy 50-60%-a az út felületére, illetve az út menti 15 m-es sávban rakódott le. Az úttól távolodva fokozatosan csökkent a talaj és a növények terhelése. Az útmenti sávban főleg a 0-20 cm-es talajréteg volt terhelt, a talajmélység növekedésével a nehézfém koncentrációk értéke exponenciálisan csökkent. A talaj megváltozott mikroelem koncentrációja jelentkezik a talajvíz összetételében, a növények mikroelem tartalmában, sőt a felszálló porral a másodlagos levegőszennyezésben is. Mindezen tényezők hatására ún. mesterséges biοgeοkémiai övezet jön létre. A mesterséges biοgeοkémiai övezetek behatárolását és közegészségügyi értékelését a kémiai szennyezők alapján kell elvégezni. (HORVÁTH, 2004) Az utóbbi évtizedben többek között az US-EPA es Hollandfa modelleket dolgozták ki a szennyezett területek humán kockázatának becslésére. Az egyik ezek közül a holland HESP (Human Exposure to Soil Pollutants) mοdel és ennek tovább fejlesztett változata, az amerikai Risk Assisstant modell. Mindegyik modellre jellemző, hogy egy a talajban lévő adott szennyező anyag megjelenését egy másik közegben (vízben, levegőben, növényben) a megoszlási összefüggések segítségével számítja ki. (SZABÓ, 2004) 2.3. A talajok nehézfém terhelésének jogi szabályozása az Európai Unióban és hazánkban Talajhigiénés normák, talajhatárértékek értelmezése A talajban a környezetre toxikus vegyületek, így a nehézfémek koncentrációjának káros mértékű megemelkedése szükségszerűvé tette, hogy a talajra is megállapításra kerüljenek a nehézfémek, és más talajszennyező vegyületek azon koncentrációja, amelyek mai tudásunk szerint nem idézik elő az élőszervezetek károsodását. Ezen koncentrációk meghatározása történhet kísérleti módszerrel, amelyek eredményein alapul a talajhigiénés normák kidolgozása. Megállapíthatók mind egyedi -egy szennyező anyagra vonatkozó-, mind kombinált -több szennyező vegyület együttes hatását figyelembe vevő- talajhigiénés normák. Az OKI Talajhigiénés Osztálya is részt vett nemzetközi együttműködés keretében a nehézfémekre vonatkozó talaj határértékek kidolgozásában. A vizsgálatok 1976-ban indultak a talajhigiénés normák kidolgozására. A nehézfémek közül arzénre, kadmiumra, krómra és higanyra dolgozta ki Osztályunk közreműködésével talajhigiénés normákat. (HORVÁTH et al., 1984; SZABÓ és HORVÁTH, 1984.) 17

18 A másik módszerrel a gyakorlatban előforduló szennyezések tapasztalataiból kiindulva talajhatárértékeket dolgoznak ki. A szennyezési esetek elemzésén alapuló talaj határértékek mindig egy adott talajra és meghatározott környezeti viszonyokra vonatkozó eltűrhető értékek. A technikai és gazdasági viszonyok esetenként kikényszeríthetik, hogy a talajhigiénés normáknál magasabb talaj-határértékek kerüljenek elfogadásra. A szennyezett területek értékelése sok esetben az igen nagyszámú szennyező anyag jelenléte és/vagy határértékek hiánya miatt nem végezhető el kellő szakmai precizitással. Szükséges volt ezért a határértékek megállapításához a talaj humán kockázatbecslésére szolgáló számítógépes modellek alkalmazására már 1991-től. A számítással kapott értékek és a területhasználat során nyert mérési eredmények együttes értékelése elengedhetetlen. Ki kell azonban hangsúlyozni, hogy a jelenleg használatos, humán kockázatbecslésen alapuló talajhatárértékekben a növények nehézfémfelvétele csak úgy jelenik meg, mint a táplálékláncba való bekerülés egyik eleme, az ember, mint végső fogyasztó szempontjából. Továbbá ezekben a humánkockázat alapú talajhatárértékekben a nehézfémmel szennyezett talaj, mint rizikófaktor jelenik meg, amennyiben a talaj lenyelésre -főleg gyermekek esetében- fogyasztásra kerül, valamint a talajvíz szennyezője, és így a nehézfémek talajvízzel történő kioldódása révén a szennyezett talaj közvetett szennyezőforrásaként az ivóvízbázisoknak. A fent részletezett problémák indokolják, hogy a jövőben a jelenlegi talaj határértékek felülvizsgálatra szorulnak, és összhangba kell hozni a humán kockázatbecslés és a környezeti hatásvizsgálatok eredményeit, amely alátámasztja doktori értekezésem témájaként választott növényi biotesztmódszer kidolgozásának szükségességét. Az OKI-ban humán kockázatbecslésen alapuló számítások képezték az alapját a Methallochémia üzem (1996) és a Budapesti Vegyi Művek garéi lerakója (1997) környezetére meghatározott egyedi határértékeknek is. (8/1997. (II.7.) KTM-NM-FM együttes rendelet; 20/1997. (VII.18.) KTM-NMFM-KHVM együttes rendelet) Közismert, hogy egy szennyezett területen általában nem egyetlen nehézfém okoz szennyezettséget. A talajszennyezettség elbírálásánál az OKI javasolta a mért nehézfém-tartalmat a határétékek százalékában is figyelembe venni. (HORVÁTH, 1999) A talajvédelem általános jogi vonatkozásai Az EU Első Környezeti Akcióprogramja ( ) által megfogalmazott alapelvek a mai napig alapjai a közösségi környezetpolitikának, a legfontosabbak a Római Szerződés környezeti fejezetébe is bekerültek, habár folyamatosan módosítják. Ezen elvek már jogi kötelezettséggel bírnak és iránymutatóak a jogalkotók számára. Lényeges változtatásokat hozott az 1986-os Egységes Európai Okmány, amely Környezet címen új résszel (VII.) bővíti a Szerződést, valamint az 1997-es Amszterdami Szerződés, amely megerősíti a fenntarthatósági alapelvet, valamint a környezet magas szintű védelmét beemeli az Unió prioritásai közé. Az Európai Közösség aláíró államai 1990-ben elfogadták az Európai Talaj Charta alapelveit, amely rögzíti a következőket: Mivel a talaj korlátozottan rendelkezésre álló és sérülékeny erőforrás, jogi védelemben kell részesíteni. Szükséges a nemzeti és helyi érdekeknek megfelelő törvénykezés, hogy a talajhasználat ellenőrzötté váljon, és ne történjen szennyezés. A szennyezett talajok tisztításáról kötelezően intézkedni kell. (BÁNDI, 1999) Hazánkban, 1995-ben került sor a környezet védelmének általános szabályairól szóló évi LIII. törvény megalkotására. Összeállításánál már figyelembe vették az Európai Unió által előírt környezetvédelmi normákat, az Európai Uniós integrált szennyezés megelőzés és ellenőrzés (IPPC) jogrendjét. A törvény II. fejezete átfogja a talaj felszínének és felszín alatti rétegeinek, a talaj termőképességének, szerkezetének, a víz- és a levegő háztartásának, élővilágának és kőzeteinek és 18

19 ásványainak védelmét. A talaj felszínén és a földfelszín alatt csak olyan környezethasználat folytatható, amely a talaj mennyiségét nem károsítja, minőségét nem rontja, és nem szennyezi a környezeti elemeket. Talaj- illetve felszín alatti vízszennyezés esetén -amennyiben a toxikus elem tartalom meghaladja a határértéket- rendszerint kármentesítésre van szükség, amelyről a kár okozójának kell gondoskodnia ( a szennyező fizet elve). Leginkább elterjedt gyakorlat, hogy határértékeket alkalmaznak a szennyezés feltárásának első fázisában és egyedi kockázatelemzést a részletes vizsgálat keretében. A fejlett nyugati országokban a problémára Németország, Hollandia és Dánia reagált az elsők között. A holland gyakorlat a talaj multifunkcionalitásának követelményének elvét alkalmazta, azaz minden esetben olyan tisztasági állapotot kell elérni, ami minden ökológiai és emberi tevékenységnek megfelel. Németországban a területhasználati igények szerint kategorizálták a határérték-listát, ami kiindulópont az egyedi értékelés számára. A Holland-lista vagy az EIKMANN-KLOKE (1991) féle ún. Berlini-lista határértékei szigorúan véve toxikológiailag nem indokolhatók, veszélyeztetettség alacsonyabb vagy magasabb értékeknél egyaránt előfordulhat. Hazánkban 1996-tól a kormány elindította az Országos Környezeti Kármentesítési Programot a szennyezett területek számbavételére, valamint ezek közül az állami felelősségi körbe tartozó károsodások feltárására és kárfelszámolására. A Kármentesítési Program beépült a Nemzeti Környezetegészségügyi Programba (NEKAP). Az EU-ban XII. 22-én hatályba lépett az EU vízpolitikáról szóló ún. Víz Keretirányelv, majd mindehhez kapcsolódóan hazánkban a felszín alatti vizek és a földtani közeg minőségi védelméről aug. 06-ig a 33/2000. (III. 17.) Korm. rendelet, jelenleg pedig 219/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet előírásai az irányadók, amelyek az alábbi határértékekre adnak megfogalmazást: 1. (A) háttér-koncentráció: reprezentatív érték; egyes anyagoknak a természetes vagy ahhoz közeli állapotban általában előforduló koncentrációja a felszín alatti vízben, illetve a talajban; 2. (Ab) bizonyított háttér-koncentráció: meghatározott anyagnak adott térségre jellemző, vizsgálatokkal megállapított tényleges koncentrációja a felszín alatti vízben, a földtani közegben; 3. (B) szennyezettségi határérték: jogszabályban előírt, olyan szennyezőanyag-koncentráció a felszín alatti vízben, a földtani közegben, amelynek bekövetkeztekor a földtani közeg, a felszín alatti víz szennyezettnek minősül. Kidolgozásakor figyelembe vették a talajok multifunkcionalitását, és a felszín alatti vizek szennyezéssel szembeni érzékenységét; 4. (D) kármentesítési célállapot határérték: hatósági határozatban előírt koncentráció, amit a kármentesítés eredményeként kell elérni; 5. (E) egyedi szennyezettségi határérték: hatósági határozatban megállapított szennyezettségi határérték azokon a területeken, ahol az (Ab) bizonyított háttér-koncentráció meghaladja a (B) szennyezettségi határértéket. Az (E) egyedi szennyezettségi határérték nem lehet szigorúbb a (B) szennyezettségi határértéknél és nem lehet enyhébb a vizsgálattal megállapított tényleges szennyezettségi koncentrációnál, illetve a (D) kármentesítési célállapot határértéknél. Hazánkban a felszín alatti vizek minőségének védelméről szóló 219/2004. (VII. 21.) Korm. rendelet végrehajtását segíti a felszín alatti víz és a földtani közeg minőségi védelméhez szükséges határértékekről szóló 10/2000. (VI. 2.) KöM-EüM-FVM-KHVM együttes miniszteri rendelet, amelynek környezetvédelmi határértékeiről a 4.sz. táblázat ad tájékoztatást. 19

20 4.sz. táblázat. Hatályos környezetvédelmi- és szennyvízelhelyezési határértékek Magyarországon Nehézfémek: As Cd Co ΣCr Cu Hg Ni Pb Zn Környezet védelmi határértékek (33/2000. Korm. rendelet aug. 06-ig 219/2004. Korm. rendelet aug. 07-től) 10/2000. KöM-EüM-FVM-KHVM együttes r. A B C1-C3 (háttér) (szennyezettségi) (intézkedési) ( ig) , ,15 0, Szennyvíziszap elhelyezési határértékek 50/2001. (2001. júl. 1-től) , MI (2001. júl. 1-ig) Adszorpciós kapacitás mgeé/100g talaj További, talajvédelemhez kapcsolódó rendeletek -Szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználása. Az EU-ban a szennyvíziszapokkal kapcsolatos 86/278/EGK irányelv ösztönözni kívánja a szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználását oly módon, hogy meghatározza ennek a tevékenységnek a talajt, az élővilágot, az embereket érő káros hatásainak kiküszöbölését június 12-i 86/278/EGK irányelve tiltja továbbá a kezeletlen iszapok mezőgazdasági célú használatát. A szennyvíziszapok biztonságos mezőgazdasági felhasználására vonatkozó EU-előírásokat a magyar jogrendbe a szennyvizek és szennyvíziszapok felhasználásának és kezelésének szabályairól szóló 50/2001. (IV.3.) Korm. rendelet ültette át, azzal a különbséggel, hogy a szennyvíziszapok mellett a szennyvizek elhelyezését is szabályozza. A szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználása vonatkozó határértékeket a 4 sz. táblázat tartalmazza. -A települési szilárd és folyékony hulladékokkal kapcsolatos közegészségügyi követelményekről kiadott 16/2002. (IV.10.) EÜM rendeletben a települési szilárd és folyékony hulladék lebomlását, szagtalanítását elősegítő vegyi anyag vagy mikroorganizmus forgalmazásának bejelentéséhez többek között a termék toxikus elemekre vonatkozó vizsgálati eredményeit is csatolni kell. -Légszennyezettségi határértékek talajvédelmi vonatkozásai A savas esők kockázatának csökkentéséhez kapcsolódik az egészségügyi és az ökológiai légszennyezettségi határértékeket, valamint a helyhez kötött légszennyező pontforrások kibocsátási, -nehézfémekre is vonatkozó- határértékeit tartalmazó 14/2001. (V.9.) KöM-EüM-FVM együttes rendelet, ill. az ezt módosító 25/2001. (XII. 7.) KöM-EüM-FVM, valamint az 1/2003. (I.9.) KvVMESzCsM-FVM együttes rendeletek. - Termésnövelő anyagok és élelmiszerek nehézfém határértékei Hazánkban 1988 óta rendeletben szabályozzák a termésnövelőanyagok maximálisan megengedhető nehézfém-tartalmát. Jelenleg a 36/2006. (V.18.) FVM rendelet van érvényben májusától Magyarországon, mint EU-tagállamban az EK műtrágyaként" forgalmazott, 2003/2003/EK rendelet hatálya alá eső műtrágyák esetében nincs toxikus elemekre vonatkozó vizsgálati kötelezettség. Az előbb említett problémához kapcsolódóan ki kell hangsúlyozni, hogy Magyarország mezőgazdasági- és környezetvédelmi politikájában tehát már 1988-tól megjelenik a 20